Behandlingsanlegg for boreavfall i Gismarvik Havn, Tysvær kommune

Transkript

1 [Dobbelklikk her og skriv inn filnavn]konsekvenser for biologisk mangfoldkonsekvenser for biologisk mangfold AMBIO Miljørådgivning AS Behandlingsanlegg for boreavfall i Gismarvik Havn, Tysvær kommune Resipientvurdering

2 AMBIO Miljørådgivning AS Godesetdalen STAVANGER Tel.: Fax.: E-post: Behandlingsanlegg for boreavfall i Gismarvik havn i Tysvær kommune Resipientvurdering Oppdragsgiver: SAR AS Forfatter: Anita Austigard & Ulla P. Ledje Dato: Antall sider: 21 Rapport nummer: Arbeid utført av: U. P. Lejde, Jan Nic. Langfeldt, & Anita Austigarf Stikkord: Oljeholdig vann, utslipp, Tysvær kommune, innlagringsanalyse, spredningsanalyse Sammendrag: Sammendrag: SAR AS planlegger å etablere et nytt anlegg for behandling og gjenvinning av avfall fra oljeboring. Avfallet vil bestå av oljeholdig kaks, slop og vaskevann. I tillegg vil prosessvann fra eget termisk prosesseringsanlegg bli behandlet. Anlegget skal etableres ved den planlagte forsyningsbasen i Gismarvik havn i Tysvær kommune. Utslipp av renset vann vil gå til Førresfjorden. Resipientvurderingen er utarbeidet som et underlag til konsekvensutredningen og søknad om utslippstillatelse. Det er gjennomført en modellering av hvordan et utslipp vil innlagres og fortynnes i resipienten. Fortynningsberegningene viser gode fortynningsforhold, og ca. 100 meter nedstrøms utslippspunktet vil utslippet være fortynnet til nivåene for naturlige bakgrunnskonsentrasjoner. Det anbefales at utslippet plasseres på mer enn 10 meters dyp. 2

3 INNHOLD 1 INNLEDNING KORT BESKRIVELSE AV DET PLANLAGTE PROSESSANLEGGET LOKALISERING BESKRIVELSE AV ANLEGGET OG BEHANDLINGSPROSESSEN Avfallsfraksjoner og behandlingskapasitet Behandling av ulike avfallsfraksjoner Beskrivelse av tankanlegg og lager Transport, lossing og lasting UTSLIPP TIL VANN BESKRIVELSE AV RESIPIENTEN GENERELL BESKRIVELSE MILJØFORHOLD SÅRBARE RESSURSER OG FOREKOMSTER I INFLUENSOMRÅDET VERNEOMRÅDER, SÅRBARE OMRÅDER OG FRILUFTSINTERESSER FISK, FISKERIVIRKSOMHET OG AKVAKULTUR ANNEN VIRKSOMHET MODELLERING AV INNLAGRINGS- OG SPREDNINGSFORHOLD METODE RESULTATER Innlagring og fortynning Plumens utbredelsen Strømhastighetens betydning Oppsummering FORVENTET FORURENSNINGSNIVÅ I RESIPIENTEN Anbefalt utslippsdyp Mulig konflikt med planlagt renseanlegg REFERANSER

4 1 INNLEDNING SAR AS planlegger å etablere et nytt anlegg for behandling og gjenvinning av boreavfall på den planlagte forsyningsbasen i Gismarvik havn i Haugaland næringspark, Tysvær kommune. Boreavfallet vil bestå av borekaks, boreslam/slop og vaskevann med innhold av borevæsker. Formålet med anlegget er å behandle boreavfallet etter prinsippet om beste tilgjengelige teknologi med tanke på størst mulig grad av gjenvinning og ressursutnyttelse. Utslipp av renset vann vil gå ut i Førresfjorden. Som en del av planleggingsarbeidet og som et grunnlag til søknad om utslippstillatelse skal det utarbeides en konsekvensutredning som skal belyse alle relevante virkninger av tiltaket. Foreliggende resipientvurdering er utarbeidet for å belyse hvordan utslippene fra anlegget kan påvirke forholdene i resipienten, og er et vedlegg til konsekvensutredning og utslippssøknad for anlegget. 2 KORT BESKRIVELSE AV DET PLANLAGTE PROSESSANLEGGET 2.1 Lokalisering Industriområdet, der anlegget planlegges bygd, er lokalisert til Gismarvik Havn i Haugaland Næringspark, Tysvær kommune (fig. 2.1). Området ligger på Dyrnes på østsiden av Førresfjorden. Næringsparken er under etablering, men første fase av selve havneanlegget er ferdigstilt. Det er imidlertid lagt til rette for mulige utvidelser både av kai og tilhørende næringsareal i havnen. Lokaliseringen av Haugaland Næringspark og Gismarvik havn er valgt med utgangspunkt i at området vil ha en sentral beliggenhet på Haugalandet når den nye Tverrforbindelsen åpner i Tverrforbindelsen, som inkluderer tunnel under Førresfjorden, vil effektivisere trafikk og kommunikasjon mellom Haugesund/Karmøy, industriområdet på Kårstø og E39 sørover. Asco Norge AS har inngått en langsiktig avtale med Haugaland Næringspark om leie av havnefasilitetene med tanke på etablering av en forsyningsbase, og er i dag hovedoperatør for havnen. Aktuell plassering av SARs avfallsbehandlingsanlegg på havneområdet er vist i figur

5 Figur 2.1. Oversiktskart over plassering av Haugaland Næringspark med Gismarvik havn i nordvest. (Kartgrunnlag: Norgeskart). 5

6 Figur 2.2. Visualisering av forsyningsbasen på Gismarvik havn (fra www. Haugaland-park.no). Den aktuelle tomten for behandlingsanlegget er avgrenset med rød markering. Til venstre i bildet går Søre Dyrnesvågen inn som en dyp vik sørøst for havnen. 2.2 Beskrivelse av anlegget og behandlingsprosessen Avfallsfraksjoner og behandlingskapasitet Avfallsfraksjoner Avfallet som kan behandles ved anlegget er borerelatert avfall fra offshorevirksomhet, hovedsakelig borekaks, slurrifisert borekaks, boreslam og slop. I tillegg kan det forekomme lignende avfall fra tilsvarende virksomhet. Eksempel på dette er prosessvann/vaskevann som oppstår etter at en transporttank eller tank på båt er tømt for mudrester eller borevæsker. Tanken må rengjøres før ny bruk og det oppstår et vandig avfall etter rengjøring av tankene som deretter må behandles i et godkjent anlegg. Nedenfor gis en kort beskrivelse av de ulike typene avfall som skal behandles: Borekaks: består av materialer fra formasjonene det bores i, og inneholder også et vedheng av boreslam som følger med etter separasjonsprosessen ombord på installasjonene. Slop: blir brukt som en samlebetegnelse for kasserte væsker eller vaskevann i forbindelse med bore- og brønnoperasjoner. Vanninnholdet i slop er som regel høyt. Prosessvann/vaskevann: vil stamme fra tankvaskoperasjoner, både fra offshore og på land. Vaskevannet er dermed vann som i all hovedsak er forurenset med olje og partikler. Anleggets kapasitet Behandlingsanlegget vil ha en kapasitet på ca tonn avfall pr. år. Forventet fordeling på ulike avfallsfraksjoner er vist i tabell

7 Tabell 2.1. Forventet mengde og fordeling av ulike avfallsfraksjoner som skal behandles Produkt Behandlingskapasitat (tonn/år) Borekaks Slop og vaskevann Total Antatt mengde renset vann som vil bli sluppet ut vil ligge opp mot m 3 pr. år, avhenging av hvor mye avfall som vil bli mottatt og tilgjengelige gjenbruksalternativer. Renset kaks og annet renset fast avfall vil bli lagret i lukkede containere eller støpte binger og deretter behandlet i eget anlegg Behandling av ulike avfallsfraksjoner Vann som skilles fra forurenset borekaks, slopvæske og vaskevann vil ha et forhøyet innhold av hydrokarboner og dette er den viktigste årsaken til at vannet må renses. Høyt innhold av hydrokarboner skyldes kontakt med olje, da spesielt baseoljer brukt i boreslam, og i svært sjeldne tilfeller også råoljer fra formasjonen. Partier med boreavfall som har vært i kontakt med eller inneholder råolje vil bli merket, pakket og håndtert separat allerede på plattformen. Ved boring i oljeførende lag brukes spesielle typer boreslam med spesielle egenskaper, og disse gjenvinnes mest mulig offshore. Innhold av tungmetaller, næringssalter, PAH, PCB og andre miljøgifter vil være mindre. Baseoljene består mest av C10 til C20 alkaner. Disse er lite til ikke vannløselige. De minste (som molekyler) baseoljestoffene som brukes i dag fordamper ved 88 C og de største molekylene av baseoljestoffene fordamper ved ca. 250 C. Borekaks og kontaminert fast stoff vil bli behandlet i en termisk prosess. Prinsippet for denne prosessen er å fordampe væsken fra kakset, for så å separere olje og vann. Oljen blir kondensert for gjenbruk, mens vannet blir behandlet i vannrenseanlegg før utslipp til sjø. Behandling av slop inkluderer splitting av slam, olje og vann. Slammet går til behandling i den termiske prosessen for faststoff, olje går til gjenvinning og vannfraksjonen går til vannrensning. En mer detaljert beskrivelse av de ulike behandlingstrinnene framgår av konsekvensutredningen kap Renset vann vil bli ført i rørledning ut i Førresfjorden på et dyp som gir lavest mulig miljøpåvirkning Beskrivelse av tankanlegg og lager Lagring av flytende avfall foregår i tankfarmer som er plassert i sikringsbasseng. Tankfarmen vil ha et oppsamlingsvolum som tar minst volumet av største tanken pluss 10 %. Det vil bli installert overfyllingsvarsel på tankene. Alle tanker vil til en hver tid være merket med innhold. I tillegg vil det bli utarbeidet en oversikt hvor det framgår hva som er lagret på hver tank. Transportcontainere vil være lokalisert på et asfaltert uteområde. Her vil fulle containere med borekaks bli lagret i påvente av tømming. Tomme, rengjorte containere lagres også ved dette lagerområdet i påvente av transport. Alle transportcontainere for borekaks som mellomlagres ved anlegget vil være lukkede slik at ingen lekkasje eller oversvømmelse på grunn av oppsamlet regnvann vil forekomme. Lagerområdet vil ha sentral drenering. Rengjøring av lastebærere vil foregå på et eget overbygget område med fast dekke, tilknyttet tett oppsamlingssystem eller oljeutskiller. 7

8 Kaks vil, etter tømming av lastebærere, bli lagret i støpte kaksbinger innendørs. Vann- og kaksbehandlingsanlegget vil bli helt innebygget. Det er etablert lagerstyringssystem som skal sikre at en har god oversikt over mengder og typer lagret avfall på anlegget Transport, lossing og lasting Transport av oljeboringsavfall til anlegget vil i hovedsak foregå med båt direkte fra installasjonene i Nordsjøen eller med båt eller biler fra SAR sine mottaksanlegg i Stavanger eller på Karmøy. Væsker vil bli pumpet via rørledninger direkte til tankanlegget, mens kaks vil bli transportert inn til behandlingsanlegget i containere eller ISO-tanker. 2.3 Utslipp til vann Renset vann vil bli slippet ut til sjø som et kontinuerlig utslipp fra bioreaktoren. Det vil bli tatt jevnlige prøver av renset vann for å sikre at utslippskravene blir overholdt. Det vil bli slippet ut opp til m 3 renset vann pr. år. Tabell 2.2 gir en oversikt over forventede maksimalt tillatte utslippskonsentrasjoner. Disse tallene er basert på utslippsgrenser som er fastsatt for andre tilsvarende anlegg, og det antas at et anlegg i Gismarvik havn vil få tilsvarende utslippskrav. Tabellen gir også en oversikt over oppnådd rensegrad ved et tilsvarende anlegg som SAR driver på Averøya. Resultatene viser at verdiene ligger godt under de antatte utslippskravene for disse parametrene. Tabell 2.2. Forventede utslippsgrenser og analyseresultater fra renset vann fra tilsvarende anlegg (Averøya behandlingsanlegg, 2012 drives av SAR) Parameter Maksimalt tillatt utslippskonsentrasjon Analyseresultater fra tilsvarende anlegg (mg/l) (mg/l) Totalt organisk karbon (TOC) Upolare hydrokarboner (THC) * 10 2,53 Krom (totalt) 0,05 0,0029 Nikkel 0,1 0,0259 Kopper 0,1 0,0433 Sink 0,5 0,0304 Arsen 0,05 0,0054 Molybden 0,1 0,0451 Kadmium 0,01 0,0002 Tenn 0,1 0,006 Barium 1,0 0,1863 Kvikksølv 0,003 0,0001 Bly 0,025 0,0038 Vanadium 0,25 0,0009 ph 6-9 7,71 * Aromater omfatter forbindelser som benzen, toluen, xylen og fenoler. KLIF pleier ikke å fastsette bestemte grenseverdier, men forutsetter at bedriften gjør målinger for relevante aromatiske forbindelse og rapporterer dette ifm. årsrapporten. Som tidligere nevnt skyldes hydrokarboninnholdet i væskefasen kontakt med olje, da spesielt baseoljer brukt i boreslam. Baseoljer (mineraloljer) består av C10-C20 alkaner. Disse hydrokarbonfraksjonene er lite til ikke vannløselige, og vil følge oljefasen i anlegget. I motsetningen til aromater er de ikke miljøskadelige. 8

9 Partier som er forurenset med råolje og slopfraksjoner kan inneholde mer miljøskadelige fraksjoner. Aromater (BTEX) og PAH, som kan forekomme i disse fraksjonene, vil effektivt fjernes i renseprosessen. Få partier med boreavfall har vært i kontakt med eller inneholder råolje. Slike porsjoner er merket, pakket og håndtert separat allerede på plattformen. Det tilsettes ikke ekstra vann under renseprosessen. Avløpsvannet vil derfor normalt ha en salinitet som ligger mellom brakkvann og saltvann. Den høye saliniteten skyldes bl.a. tilsatte saltløsninger (brine) til borevæskene og anvendelsen av sjøvann i prosesser. 3 BESKRIVELSE AV RESIPIENTEN 3.1 Generell beskrivelse Førresfjorden er ca. 20 km lang og 1 km bred, og strekker seg i nord-sørlig retning mellom Bokn i sør og Førre i nord (fig. 3.1). Fjorden deler seg i to etter bassenget ved Fosnaholmen (nord for Høvringen). Den østre greinen går mot Boknaflæet og den vestre (Austdjupet) går mot Karmsundet. Bortsett fra en del utslipp av kommunalt avløpsvann er det få andre større utslippskilder. Bunntopografi, dybder og vannutskiftning Over store deler har fjorden et bassengdyp på m. Ved Fosnaholmen er det en terskel med et dyp på ca. 40 m. Omtrent der fjorden deler seg, sør for Fosnaholmen er det ytterligere en terskel med et dyp på m. Lengst inne i fjorden er det også en terskel med et dyp på 35 m. Tersklene betyr at det er noe begrenset utskiftning av dypvann, og at fjorden dermed er en litt sårbar resipient for organisk belastning (Tvedten & Molværsmyr 2002). 9

10 Figur 3.1. Oversiktkart over Førresfjorden (kartgrunnlag: Prøvetakingsstasjonene som ble benyttet ved resipientundersøkelsen i er også markert. 10

11 3.2 Miljøforhold Resipientforholdene i Førresfjorden har vært undersøkt ved flere tilfeller, og senest i (Tvedten & Molversmyr 2002). I dette kapitlet gis et sammendrag av resultatene fra denne undersøkelsen. Det blir fokusert på resultater fra målinger i den sørlige delen av fjorden. Resultatene fra undersøkelsene er relatert til Miljødirektoratets system for klassifisering av miljøtilstand i fjorder og kystfarvann (SFT 1997, 2007). Denne er basert på en femdelt skala som vist i tabell 3.1. Tabell 3.1. Definisjon av KLIF s tilstandsklasser for vurdering av miljøtilstand i kystfarvann (SFT 1997, 2007) Tilstandsklasser miljøgifter i vann og sediment I Bakgrunnsnivå II God III Moderat IV Dårlig V Svært dårlig Tilstandsklasser vannkvalitet mht. næringssalter I Meget god II God III Mindre god IV Dårlig V Meget dårlig Vanndirektivet har som overordnet målsetning at alle vannforekomster skal oppnå minst god økologisk status innen år Ved karakterisering av vannforekomstenes økologiske status skal denne baseres på en samlet vurdering av både fysisk, kjemisk og biologisk status. For de fleste parametere som inngår i klassifiseringssystemet skal dette gjøres en tilstandsvurdering basert på nevnte femdels skala. For prioriterte stoffer (miljøgifter) i vann, sediment og biota refereres det derimot kun til fastsatte grenseverdier som representerer god økologisk tilstand. Hydrografi Førresfjorden har en gjennomsnittlig ferskvannstilførsel på 3,06 m³/s (Tvedten & Molversmyr 2002). Norsk institutt for vannforskning (NIVA) har anslått tidevannsvolumet til 6,3 mill. m³, ved en tidevannsvariasjon på 30 cm. Tilførsel av ferskvann er størst innerst i fjorden. Denne tilførselen skaper en kompensasjonsstrøm med saltvann inn fjorden (estuarin sirkulasjon) som bidrar til næringssalttilførsel. Det dannes vanligvis ikke et stabilt og permanent ferskvannslag på sjøoverflaten. Undersøkelsene til Tvedten og Molversmyr i 2002 viser at bunnvannet har en temperatur på 7-9 C og en salinitet på 33-34, og at dette er omtrent likt i hele fjordsystemet. Dette tyder på at vannutvekslingen er god. Basert på de hydrografiske målingene, inkludert oksygeninnholdet i bunnvannet, hadde Førresfjorden tre tilfeller med vannutskiftninger i undersøkelsesperioden. I september var det oksygenfritt ved bunnen innerst i Førresfjorden. Vind, og da spesielt nordavind kan blåse bort overflatevannet, som da erstattes av dypere vannlag med høyere næringssaltinnhold. Vannkvalitet Næringssaltinnholdet er høyest lengst inne i fjorden, da tilførselen er størst her. Innholdet av totalfosfor og fosfat om sommeren lå på grensen mellom tilstand god og meget god. På vinterstid var fosfatinnholdet en del lavere enn beste tilstandsklasse meget god og totalfosforinnholdet god. Gjennomsnittsmålingene for nitrogenforbindelser viste et innhold som tilsvarer tilstand meget god. Generelt sett viste undersøkelsene et moderat eller lavt næringssaltinnhold i Førresfjorden. Klorofyllverdiene og siktedypet varierte mye i løpet av måleperioden, men med gjennomsnittsverdier som tilsvarte tilstandsklasse meget god vannkvalitet for begge parametrene. 11

12 Oksygen i bunnvannet Undersøkelsene viste at oksygeninnholdet er tilfredsstillende bra i den ytre delen av fjorden (på stn. 4, se fig. 3.1). I forhold til klassifisering av vannkvalitet var denne god. I midtre delene av fjorden (stn. 2 og 3) ble det registrert episoder med lavt oksygeninnhold i bunnvannet på sensommer/tidlig høst, og tilstanden ble karakterisert som mindre god. Innerst i fjorden var bunnvannet i samme periode helt oksygenfritt, og tilstanden her ble betegnet som meget dårlig. Stasjon 3 lå ca. 700 m nord for Gismarvik havn (se fig. 3.1). I vannsøylen over bunnvannet var det tilfredsstillende oksygenforhold på de tidspunktene målingene ble foretatt i 2001 og Sediment og miljøgifter Det organiske innholdet i sedimentet var høyt på det tre innerste stasjonene, dvs. på stasjonene nord for Fosnaholmen. Det var også en klar gradient fra økende innhold innerst i fjorden og avtagende utover. Denne forskjellen kan forklares med at tilførselen er størst lengst inn. Tilstanden lengst ute i fjorden fikk tilstand god (sør for Fosenholmen), mens stasjonene nord for Fosenholmen ble plassert i tilstandsklasse meget dårlig basert på TOC verdier. Det er ikke gjort undersøkelser av miljøgifter i sediment eller organismer i Førresfjorden. Ettersom det i liten grad er industri i nedbørområdet forventes fjorden ikke å være forurenset av lokale kilder. Bunndyrfauna Undersøkelsene i viste at bunndyrfaunaen var meget arts- og individfattig på stasjon 1 (pga. av perioder med meget lavt/intet oksygeninnhold i bunnvannet). Også på stasjon 2 så faunaen ut å være påvirket av perioder med lavt oksygeninnhold. På stasjon 3 og 4 var faunaen artsrik. Konklusjon Hovedkonklusjonene fra undersøkelsen i var at det ikke er noen store miljøproblemer i den største delen av Førresfjorden. Næringssaltinnholdet er moderat eller lavt, og det ble ikke påvist eutrofieringseffekter som høyt algeinnhold eller dårlig sikt. Det var generelt bra med oksygen i bunnvannet, men oksygeninnholdet avtok innover i fjorden. Dette har trolig i stor grad sammenheng med de naturgitte forholdene og topografien i fjorden å gjøre. På tross av at det i perioder er stagnerende bunnvann er det hyppige nok vannutskiftninger til å sikre et tilfredsstillende oksygeninnhold. Bunndyrsamfunnene indikerer gode forhold, men innholdet av organisk materiale i sedimentene er generelt noe høyere enn det som KLIF karakteriserer som tilfredsstillende. Innenfor den innerste terskelen (ved stasjon 1) er miljøforholdene imidlertid dårligere, noe som gjenspeiles i dårlig utskifting av bunnvannet, periodevis oksygenmangel og at bunnen er uten permanent dyreliv. Tvedten & Molværsmy (2002) mener at terskelen har hovedskylden for dette men at tilførslene av organisk stoff og næringssalter kan ha forverret tilstanden. Sammenlignet med tidligere undersøkelser ble det ikke funnet noen utvikling av miljøforholdene over tid. 4 SÅRBARE RESSURSER OG FOREKOMSTER I INFLUENSOMRÅDET I dette avsnittet gis en oversikt over sårbare ressurser og forekomster i influensområdet for det planlagte utslippet. Beskrivelsen inkluderer områder og arealer som ligger inntil 3 km fra havnen, og inkluderer dermed et relativt stort influensområde sett i forhold til utslippet og den reelle spredningen av dette (se kap. 5). 12

13 4.1 Verneområder, sårbare områder og friluftsinteresser Det er ingen verneområder ved eller i influensområdet for havneområdet i Gismarvik. Ved Fosnaholmen og Austnesholmane, henholdsvis ca. 1,5 og 2,2 km sør for Gismarvik havn, er det ifølge Naturbase ( registrert et lokalt viktig resp. viktig beiteområder for andefugl. Dette er områder som framfor alt benyttes utenom hekkesesongen, dvs. vår, høst og vinter. På Store Floholmen øst for Austnesholmen er det registrert et viktig hekkeområde for fiskemåke. Fiskemåke er ført opp på den nasjonale rødlisten over truede og sårbare arter med status nær truer (NT) (Kålås 2010). Områdene rundt Litle Floholmen og Skarveskjæret litt lenger sør er lokalt viktige beiteområder for storskarv utenom hekketiden. Områdene er vist i figur 4.1 Ellers ligger det flere viktige skjellsandforekomster i sjøområdene på vest- og østsiden av Høvring, dvs. ca. 5 km sør for det planlagte anlegget. Like vest for havneområdet er det et statlig sikra friluftsområde på Lindøy (fig.4.1). Her ligger det også en småbåtshavn. Området har regional bruk som turområde og som utfartsområde for fritidsbåter. Lengre sør i Førresfjorden ligger Fosnavåg og Austerøy som også har status som statlig sikra friluftsområder. Førstnevnte har regional bruk, mens området ved Austerøy har nasjonal bruk. Figur 4.1. Viktige natur- og friluftsområder ved Gismarvik havn. 13

14 4.2 Fisk, fiskerivirksomhet og akvakultur Fisk og fiskerivirksomhet Viktige områder for fisk, fiskerivirksomhet og akvakultur er vist i figur 4.2. I Fosnasundet ligger det gyteområder for torsk, hyse og sild. Lenger sør gyter reke og sild. Hele Førresfjorden er et viktig område for fiske etter sild (senvinter/vår) og makrell (mai-sept.). Båter fra hele Sør-Norge deltar i sildefisket, mens det i hovedsak er båter fra Rogaland og Sunn-Hordland som fisker etter makrell (A. E. Hersdal, pers. medd.). Fiske foregår med not. I Førresfjorden ligger det flere viktige låssettingsplaser. To av disse, Dyrnesvågen og Hellevik, ligger nære Gismarvik havn. Lenger nord i fjorden, ved Leirvåg, ligger ytterligere et låssettingsområde. En låssettingsplass er definert som en plass nær strandlinjen hvor topografiske og hydrografiske forhold er slik at et notsteng kan låssettes der, dvs fisken kan oppbevares i noten/innhengningen til den er klar for omsetning. En låssettingsplass karakteriseres av at den er godt skjermet for vær og vind, ikke har for mye strøm og har tilstrekkelig dybde, oksygen og saltholdighet ( Låssettingsplassen ved Dyrnesvågen benyttes hele året, og her oppbevares makrell, sild, sei og brisling. Plassen brukes mest av lokale båter. De to andre låssettingplassene benyttes også av yrkesfiskere fra andre kommuner og fylker, framfor alt for sild (februar-april) og makrell (junioktober). I følge Fiskeridirektoratets kartverk fiskes det med også passive redskaper (garn, line) sør for Fosnasundet. Fiske med aktive redskaper som trål og snurrevad skjer i hovedsak fra Høvringen og videre sørover. Ifølge Fiskeridirektoratet ligger det to akvakulturanlegg for blåskjell og østers i Førresfjorden. Det ene ligger ca. 500 m sørvest for Gismarvik havn, ved Hellevik. Det andre ligger ca 3 km nord, ved Østhus. Det ligger i tillegg flere akvakulturanlegg for laks, ørret og regnbueørret lenger sør, ved Vestre og Austre Bokn. 14

15 Figur 4.2 Gyteområder (horisontale streker), fiskeområder (grå og lilla områder) låssettingsplasser (røde områder)og oppdrettslokaliteter (skjellsymboler) (Fiskeridirektoratet). Videre er hele Førresfjorden viktig for fiske etter sild og makrell. 4.3 Annen virksomhet Tysvær kommune har planer om å bygge et nytt renseanlegg i tilknytning til Haugaland Næringspark. Anlegget vil få en kapasitet på pe (personekvivalenter), og renset avløpsvann vil bli sluppet ut i Førresfjorden. Med mindre det kan dokumenteres at Førresfjorden er en mindre følsom resipient vil de bli krav om sekundærrensning ved anlegget (Asplan Viak 2012). 15

16 5 MODELLERING AV INNLAGRINGS- OG SPREDNINGSFORHOLD For å vise hvordan det omsøkte utslippet vil fordele seg i resipienten, er det gjennomført en modellering av innlagring og fortynning ved forskjellige utslippsdyp. 5.1 Metode Beregningsmodellen som er brukt er utviklet av Frick m. fl. (2003) i samarbeid med EPA (The Environmental Protection Agency, USA). Beregningene er delt i to, hvor innlagringsdyp og primærfortynning (fortynning ved innlagring) beregnes først. Innlagringsnivået, dvs. det dyp hvor utslippet har nådd samme tetthet og strømhastighet som vannet i resipienten, beregnes ved at utslippet betraktes som en jetstrøm ut av røret. Jetstrømmen har en energidifferanse i forhold til omgivelsen ved at den, i tillegg til forskjell i densitet og temperatur, har en gitt hastighet ut av røret. Variabler for beregning av innlagringsdyp og primærfortynning er dermed utslippshastighet og utslippsvinkel samt tetthet og temperatur. Når utslippet har nådd innlagringsdypet vil den videre spredningen og fortynningen skje gjennom passiv turbulent diffusjon. Inngangsverdier og variabler for beregning av spredning og fortynning, er data fra beregning av innlagringsdypet og strømhastighet i resipienten. Strømhastigheten er antatt like i hele vannsøylen. Inngangsdata Utslippsrate Utslippsraten som er brukt i beregningene er 140 m 3 /døgn (1,62 l/s) som er en gjennomsnittsberegning over et år. Rørdiameter og utslippshastighet Utslippsrøret vil være en armert plastslange med innvendig diameter 5-6. Utslippshastigheten er beregnet til 0,13 m/s for et 5 rør og 0,09 m/s for et 6 rør. Utslippsdyp Fortynnings- og innlagringsberegningene er gjort for 3 ulike utslippsdyp; 15, 20 og 30 m. Temperatur og salinitet Resipienten Det er gjort modelleringer for en høst-vinter og en vår/sommersituasjon. I perioden august til februar det ingen tydelig utviklet temperatur- eller salinitetsgradient i Førresfjorden. For denne perioden er en salinitet på33 lagt til grunn, og det er gjort beregninger for to vanntemperaturer: 6 og 11 o C. Disse parametrene er holdt konstante i hele vannsøylen. Fra februar/mars til juli er det større forskjeller i salinitet og temperatur på forskjellige dyp i fjorden. Det er valgt å gjøre en beregning for en situasjon hvor forskjellene mellom forholdene i fjorden og utslippet tilsier at fortynning blir minst, dvs. en situasjon med minst forskjell i tetthet mellom resipient og utslipp. Det er da tatt utgangspunkt i en situasjon som er typisk for juni måned. 16

17 I utslippsberegningene er følgende temperatur- og salinitetsprofil for juni brukt: 30 m dyp: 30 og 8 o C 20 m dyp: 26 og 10 o C 10 m dyp: 24 og 12 o C Fra 10 m og oppover er det ingen vesentlig gradient. Data om vanntemperatur og salinitet i ytre del av Førresfjorden ved ulike årstider og dyp er hentet fra Tvedten & Molværsmyr (2002). Utslippet Det tilsettes ikke ekstra vann under renseprosessen. Avløpsvannet vil derfor normalt ha en salinitet som ligger mellom brakk og saltvann. I beregningene er enn salinitet på ca. 20 lagt til grunn. Det vil være et kontinuerlig utslipp fra bioreaktoren. Vanntemperaturen her vil være ca. 40 o C. Det er antatt vannet blir noe nedkjølt på vei til utslippspunktet, og en vanntemperatur på 35 o C er derfor brukt i beregningene. Strømforhold i fjorden Det er ikke funnet noen informasjon om at det er gjennomført strømmålinger i Førresfjorden. Strømmålinger foretatt ved Bøskinnane i Håsteinsfjorden, et åpent havområde i Nordsjøen sørvest for Førresfjorden har vist en midlere strømhastighet på 10 cm/s på 20 m dyp og 14 cm/s på 5 meters dyp (Eidnes 1987). Det antas at det er noe roligere strømforhold i de lite eksponerte delene av Førresfjorden. På bakgrunn av strømdata fra andre fjorder og med hensyn til at ferskvannstilstrømmingen til Førresfjorden er liten har en valgt å benytte en strømhastighet på 3 cm/s i beregningene. 5.2 Resultater Det er alltid knyttet en del usikkerhetsfaktorer til bruk av modeller for beregning av innlagringsdyp og fortynning, og resultatene må ses på som sannsynlighetsbetraktninger for de utslippsbetingelser som er lagt til grunn for beregningene Innlagring og fortynning Innlagring Om høsten og vinteren er tetthetsdifferansen mellom utslippet og resipienten større enn om sommeren. Det er heller ingen tetthetsgradient i resipienten. Utslippsplumen stiger derfor ca. 10 m før vannet innlagres (fig. 5.1). Samtidig skjer en gradvis fortynning. Ettersom tetthetsforskjellen er større ved lavere temperatur vil et utslipp ved 6 o C i resipienten gi noe større fortynning enn ved 11 o C, men forskjellene er små. Om sommeren er det en tetthetsgradient som øker med økende dyp. I tillegg er tetthetsforskjellen mellom utslipp og resipient mindre en ellers i året. Resultatet er at utslippsplumen kun stiger 3-4 m før forskjellene er utjevnet (fig. 5.1). Fortynningen ved innlagring blir dermed også betydelig lavere enn om høst og vinter. 17

18 Figur 5.1. Innlagringsdyp ved utslipp på 15, 20 og 30 m dyp. Den øverste figuren viser innlagringsdyp i en høstog vintersituasjon og den nederste ved utslipp i juni. I den øverste figuren er utslipp via 5 og 6 tommers rør inkludert. Figurene viser videre at utslippet innlagres få meter fra utslippspunktet, og at utslippsplumen (avgrenset med stiplet linje) har en begrenset radius. Heltrukken linje representerer plumens senter. 18

19 Fortynning Jo høyere plumen stiger før innlagring jo større blir fortynningen ved innlagring og dermed også fortynning ved passiv turbulent diffusjon (tab. 5.1 og 5.2). Diameteren på utslippsrøret (5 eller 6 tommer) viste seg å ha svært liten betydning for fortynningen, og det er derfor kun vist tall for utslipp via 5 rør. Tabell5.1. Beregnet innlagringsdyp, primærfortynning og fortynning ved passiv turbulent diffusjon ved utslipp på 15, 20 og 30 m dyp i en høst vintersituasjon. Innl. Fortynning nedstrøms innlagring (avstand fra utslippspunkt i m) Utslippsdyp Prim. Dyp (m) Fort (m) 15 6, , , Tabell5.2. Beregnet innlagringsdyp, primærfortynning og fortynning ved passiv turbulent diffusjon ved utslipp på 15, 20 og 30 m dyp i en sommersituasjon. Innl. Fortynning nedstrøms innlagring (avstand fra utslippspunkt i m) Utslippsdyp Prim. dyp (m) fort (m) 15 11, , , Plumens utbredelsen Plumen med forurenset vann har en meget begrenset utbredelse i resipienten. Ved innlagring har den en radius på 2-8 m (se fig. 5.). Ved videre fortynning vil den utvide seg noe, men selv 1000 meter nedstrøms utslippet vil den ikke ha en radius som overstiger 25 m (fig. 5.2). Det vil si at det er begrensede vannvolumer som til en hver tid blir påvirket av utslippet. 19

20 Figur 5.2.Plumens utbredelse (radius fra senterlinjen) fra utslippspunkt og 1000 m videre nedstrøms. Øverst: utslipp høst/vinter, alle dyp. Nederst: utslipp juni, grønn linje = utslipp på 30 m dyp, rød linje = utslipp på 20 m dyp og blå linje = utslipp på 15 m dyp. 20

21 5.2.3 Strømhastighetens betydning Beregningene er gjort for en relativt lav strømhastighet, og dette gir som regel et konservativt resultat på fortynningsberegningene. Generelt sett gir en sterkere strøm i resipienten et lavere innlagringsdyp. Dette skyldes at strømhastigheten motvirker plumens stigehastighet. Jo lenger bort fra utslippspunktet plumen når innlagringsnivået, jo større blir primærfortynningen, og dermed også fortynningen ved passiv turbulent diffusjon Oppsummering På grunn av at utslippet har lavere densitet enn vannet i resipienten vil det alltid stige før det når innlagringsnivået. Høst og vinter er det ingen tydelig tetthetsgradient i resipienten, og plumen vil derfor stige ca. 10 m før innlagring. Dette gir stor primærfortynning. Vår og sommer er det en tydelig tetthetsgradient i Førresfjorden, og dette fører til at plumen kun stiger 3-4 m før innlagring. Primærfortynning og den videre fortynningen etter innlagring blir derfor mindre. Beregningene viser at ulik diameter på utslippsrøret og forskjellige utslippsdyp vil ha liten betydning for de fleste utslippssituasjoner. 5.3 Forventet forurensningsnivå i resipienten Basert på forventede krav i en evt. utslippstillatelse og kriterier for vannkvalitet, er nødvendig fortynning for å oppnå en vannkvalitet som tilsvarer tilstandsklasse I (bakgrunnsnivå) og tilstandsklasse II (god) beregnet. Resultatene er vist i tabell 5.3. Tabell 5.3. Nødvendig fortynning av maksimalt tillatt utslippskonsentrasjon for å oppnå bakgrunnsnivå og god tilstandsklasse (SFT 2007) Parameter Maksimalt tillatt utslippskonsentrasjon (µg/l) Grense for tilstandsklasse I bakgrunnsnivå (µg/l) Nødvendig fortynning for å tilfredsstille tilstandsklasse I Grense for tilstandsklasse II - god (µg/l) Nødvendig fortynning for å tilfredsstille tilstandsklasse II Krom 50 <0, ,4 15 Nikkel 100 <0, ,2 45 Kopper 100 <0, , Sink 500 <1, ,9 172 Arsen 50 <2 25 4,8 10 Kadmium 10 <0, ,24 41 Kvikksølv 3 <0, ,048 62,5 Bly 25 <0, ,2 11 Allerede ved innlagring eller innenfor en avstand på 100 m fra utslippspunktet vil en ha oppnådd tilstrekkelig fortynning av utslippet for å tilfredsstille grensene for tilstandsklasse god vannkvalitet (se tab. 5.4). 21

22 Tabell5.4. Sammenstilling av beregnet primærfortynning og fortynning ved passiv turbulent diffusjon ved utslipp på 15, 20 og 30 m dyp Utslippsdyp Fortynning ved innlagring Fortynning 100 m nedstrøms Årstid (m) (primærfortynning) utslippspunkt Høst-vinter Vår-sommer Høst-vinter Vår-sommer Høst-vinter Vår-sommer Dersom en tar utgangspunkt i forventet konsentrasjon i vannet som slippes ut, dvs. målte utslippskonsentrasjoner fra tilsvarende anlegg som drives SAR vil en oppnå en fortynning av utslippet som tilsvarer bakgrunnsnivå allerede ved innlagring for de fleste situasjoner som er vurdert. Unntaket er ved utslipp på 30 m dyp om sommeren, men 100 m nedstrøms utslippspunktet vil grensene for bakgrunnsnivå være nådd med god marginal. Nødvendig fortynning av forventede utslippskonsentrasjoner er vist i tabell 5.5. Tabell 5.5. Nødvendig fortynning av forventet utslippskonsentrasjon (jmfr. tab.2.2) for å oppnå bakgrunnsnivå og god tilstandsklasse (SFT 2007) Parameter Maksimalt tillatt utslippskonsentrasjon (µg/l) Grense for tilstandsklasse I bakgrunnsnivå (µg/l) Nødvendig fortynning for å tilfredsstille tilstandsklasse I Grense for tilstandsklasse II - god (µg/l) Nødvendig fortynning for å tilfredsstille tilstandsklasse II Krom 2,9 <0,2 15 3,4 15 Nikkel 25,9 <0,5 52 2,2 45 Kopper 43,3 <0, , Sink 30,4 <1,5 20 2,9 172 Arsen 5,4 <2 3 4,8 10 Kadmium 0,2 <0,03 7 0,24 41 Kvikksølv 0,1 <0, ,048 62,5 Bly 3,8 <0, ,2 11 Få meter fra utslippspunktet vil utslippet ikke være sporbart i resipienten. Det ikke finnes noen kjente forurensningskilder som tilsier at metallkonsentrasjonene i resipienten er forhøyede utover forventede bakgrunnskonsentrasjon, og utslippet ventes derfor ikke heller medføre noen vesentlig merbelastning når det gjelder tungmetallforurensning. Når det gjelder oljekonsentrasjoner (upolare HC) søkes det om en utslippsgrense på 10 mg/l. Det er ikke fastsatt utslippskrav for aromater, men det forutsettes at innholdet av disse parametrene overvåkes. Vannløselige oljekomponenter (som aromater) kan være skadelige for fisk i egg- og larvestadiene. Olje helt ned i konsentrasjoner på ppb kan gi økt dødelighet på tidig larvestadium, dvs. de første 6-8 ukene etter klekking (Serigstad 1991). Fortynninger på ganger vil være tilstrekkelig for å komme ned til dette nivået (forutsatt høyt aromatinnhold i oljen). Dersom renseanlegg klarer å opprettholde samme renseeffektivitet som SARs anlegg på Averøy (hvor renset vann i gjennomsnitt inneholder 2,53 mg upolare hydrokarboner/l) er det tilstrekkelig med en fortynning på ganger. Konsekvenser Tiltaket ventes ikke å medføre uheldig vannkvalitet med tanke på gyte- og leveområder for fisk eller sjøfugl. Vannet som går ut i det neddykkede utslippet inneholder ikke olje som partikler eller væskefase som går opp i vannet og legger seg på overflaten som en oljefilm. Utslippet spres og oppnår innlagring i vannmassene flere meter nede i vannet. Utslippet vil kun føre til helt lokal endring av 22

23 vannkvaliteten. Effektene ventes ikke å bli målbare, og utslippet vil ikke ha noen negativ innvirkning på vanndirektivets målsetning om at vannforekomsten skal ha god økologisk tilstand. Utslipp fra regulær drift ventes derfor ikke å ha noen negative konsekvenser for sårbare forekomster i resipienten. Det vil heller ikke føre til endringer i vannkvaliteten ved oppdrettslokaliteter eller låssettingsplasser Anbefalt utslippsdyp Det anbefales at en velger et utslippsdyp som gir innlagring i vannsøylen, dvs. at utslippet bør ligge dypere enn 10 meter Mulig konflikt med planlagt renseanlegg Utslippet fra avfallsbehandlingsanlegget er lite, og innlagrings- og fortynningsberegningene viser at den fysiske utbredelsen av utslippsplumen vil være svært begrenset. Forhøyde konsentrasjoner av forurensning vil trolig kun forekomme helt i tilknytning til selve utslippspunktet. Det vurderes som usannsynlig at utslippet fra avfallsbehandlingsanlegget vil kunne føre til dårligere resipientforhold med tanke på utslipp fra et kommunalt renseanlegg. Det ventes heller ikke at utslippene vil kunne interferere på noen måte som vil føre til uønskede merbelastninger. I motsetning til et utslipp fra et kommunalt renseanlegg vil utslippet fra avfallsbehandlingsanlegget i liten grad inneholde organisk materiale. Utslippet vil derfor ikke påvirke resipientkapasiteten med tanke på nedbrytning og oksygenforbruk. 23

24 6 REFERANSER Asplan Viak Hovedplan avløp. Tysvær kommune Eidnes, G Sentralanlegg Nord-Jæren Hydrofysisk vurdering av Tungeflua som utslippslokalitet. Norsk Hydroteknisk laboratorium. Rapport nr.: STF60 F European Commision Reference Document on Best Available Techniques in Common Waste Water and Waste Gas treatment / Management Systems in the Chemical Sector (February 2003) Frick, W. E., Roberts, P. J. W., Davis, L. R., Keys, J., Baumgartner, D. J. & Georg, K. P Dilution Models for Effluent Discharges. 4 th edition (Visual Plumes). Ecosystems Research Division, NERL, ORD. US Environmental Protection Agency. Serigstad, B Effekter på fiskeegg og larver av Gullfaks og Veslefrikk oljer. Havforskningsinstituttet, Bergen. HSM-rapport 15. Statens Forurensningstilsyn revidering av klassifisering av metaller og oganiske miljøgidter i vann og sedimenter. Veileder for klassifisering av miljøkvaliteter i fjorder og kystfarvann. SFT s. Statens Forurensningstilsyn Klassifisering av miljøkvaliteter i fjorder og kystfarvann. Veiledning 97: s. Tvedten, Ø & Molværsmyr, Å Miljøforholdene i Førresfjord Rogalandsforskning. Rapport RF-2002/98. Personlig meddelelse: Arne Egil Hersdal, Tysvær Fiskarlag 24